La reducción de la diversidad genética en vertebrados amenazados y nuevas recomendaciones sobre el ranking de conservación de la UICN

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Desarrollamos un enfoque estandarizado para cribar y recolectar datos de manuscritos para ayudar a asegurar la consistencia. Primero, examinamos cada documento para asegurarnos de que los estudios contenían datos para al menos una población de fauna de ver-tebrate, usamos al menos cinco loci de microsatélites, y ge-notyped un mínimo de diez individuos. Además, se requiere que la heterocigosidad observada y la diversidad alélica se informó de manera que podamos calcular la desviación estándar a través de loci. Después de la selección inicial, se registró el género y el epíteto específico para la población estudiada, el número de loci genotipados y el número de individuos genotípicos para la localidad o población de muestreo (identificados por los autores originales) que tenían el mayor número de individuos Genotipo Además, se remontan las primeras citaciones iniciales y las incidencias registradas de uso de cebadores cruzados (heterólogos) y casos en los que se utilizó una mezcla de especies cruzadas y marcadores derivados de especies. Se calculó la media y desviación estándar de a) heterozigosidad observada a lo largo de loci yb) el número de alelos por locus para servir como nuestras variables de respuesta. En estudios en los que se analizaron múltiples especies, se registró información para una población para cada especie. Cuando se encontraron múltiples estimaciones poblacionales de múltiples estudios para una sola especie, utilizamos datos de la población con el mayor tamaño de muestra, definida como el número de individuos multiplicado por el número de loci genotipados.

Después de recolectar datos de microsatélites de la literatura, utilizamos la base de datos de la Lista Roja de la UICN (descargada en octubre de 2014) para determinar la proporción de todos los taxones de vertebrados incluidos en cada rango de conservación y los criterios citados para la inclusión. Hemos vinculado estos datos con la heterocigosidad y la riqueza alélica datos recogidos a partir de los estudios de microsatélites. También observamos la asignación de la UICN a la estabilidad del tamaño de la población de especies, que se clasificó como declinante, creciente o estable para muchas especies. Finalmente, estimamos el tamaño de la variedad usando mapas de rango específicos de especies hospedados por la UICN, para el subconjunto de nuestra especie con datos disponibles (UICN, 2013). Para cada una de estas especies, transformamos todos los mapas en la proyección cilíndrica de área igual usando ArcMap10 (Environmental Systems Research Institute, 2010) y luego calculamos el tamaño del área contenida dentro de cada mapa de especies.

Análisis estadístico

Antes de analizar la conexión entre el estado de conservación y la diversidad de microsatélites, se consideró el efecto de la historia filogenética compartida entre las especies en nuestro conjunto de datos, así como los efectos del tamaño de la muestra diferencial y la fuente de diseño de los primers utilizados. Dado que es poco probable que estas variables molestas estén correlacionadas filogenéticamente, métodos como contrastes independientes y regresión filogenética de mínimos cuadrados fueron inapropiados. En cambio, se utilizó una regresión filogenética de vectores propios (PVR), implementado en el paquete R PVR (Santos et al., 2013). Para crear las variables taxonómicas utilizadas en los autovectores fi- logeneticos, aprovechamos el Catálogo de Vida (http: // www. Catalogueoflife.org), que contiene la taxonomía aceptada y los sinónimos asociados para N1.5 millones de especies, y Utilizó los niveles taxonómicos de clase, orden, familia, género y epíteto específico. Además, se incluyó el número de individuos y loci genotipados, así como la variable codificada para el primario de origen (0 = primers cruzados de especies utilizadas, 1 = tanto de especies cruzadas y derivados de especies primarias utilizadas, 2 = primarias derivadas de especies utilizadas) Como variables predictoras adicionales en nuestro PVR. Finalmente, se utilizó PVR para determinar la cantidad de variación en la heterozigosidad observada y la riqueza alélica explicada por la filogenia y las variables molestas, así como la cantidad de variación inexplicable que permanecía en el conjunto de datos.

Examinamos nuestros datos para las tendencias generales en cuanto a la diversidad genética específica de la clase y las diferencias entre los taxones amenazados y no amenazados dentro de cada clase. Para evaluar las diferencias en la diversidad genética observada entre las clases taxonómicas, se comparó el IC del 95% en torno a cada media de la clase. Debido a las diferencias observadas en las medias, analizamos cada clase por separado en análisis adicionales. También se calculó el coeficiente de correlación de Pearson entre la heterocigosidad y la riqueza alélica para cada clase. Se esperaba que si el coeficiente de correlación fuera alto y positivo, ambas estimaciones de diversidad proporcionarían efectivamente la misma información. Sin embargo, una correlación pobre o negativa sugeriría diferencias en la señal transmitida por cada métrica.

Se evaluaron las diferencias entre especies amenazadas y no amenazadas, el impacto de la disminución del tamaño de la población, extensión de la extensión de la especie y un pequeño número de adultos maduros utilizando una serie de modelos lineales ponderados. Para cumplir con los supuestos de normalidad, hemos transformado nuestras estimaciones de heterozigosidad y riqueza alélica para cada especie. Se calculó la log-odds de heterozigosidad (loh) utilizando la ecuación para su uso en nuestras regresiones. Comparamos el IC del 95% de las estimaciones de los coeficientes dentro de cada grupo taxonómico (es decir, dentro de cada modelo) para buscar diferencias significativas entre los grupos y para estimaciones de coeficientes no nulos.

En nuestro primer modelo lineal, comparamos especies amenazadas, que la UICN define como aquellas listadas como En peligro crítico, En peligro de extinción, y Vulnerable, a especies listadas como menos preocupantes. Debido a que las especies de preocupación suelen tener tamaños de población más pequeños, se plantea la hipótesis de que la heterocigosidad y la riqueza alélica serían menores en el grupo amenazado en comparación con el nivel más bajo de la UICN. Preocupación.

En nuestro segundo modelo, evaluamos el impacto de un tamaño de población en declive comparando la diversidad de microsatélites entre los valores de tendencia de las especies (decreciente, creciente y estable) para las especies del grupo de conservación de menor preocupación. Se esperaba que, si la tendencia de la población asignada